重金属对土壤的污染
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重金属对土壤的污染范文第1篇
摘要：本文综述了蔬菜重金属的污染现状、重金属污染的危害、 蔬菜对重金属的富集规律，分析了蔬菜和土壤中重金属含量之间的关系，最后根据菜对重金属的吸收和积累能力的差异提出了对土地的合理利用。
关键词：蔬菜富集重金属污染
导言
蔬菜是人们日常饮食中必不可少的食物,可提供人体所必需的多种维生素和矿物质,也是十分重要的经济作物，随着现代工业的发展，环境污染加剧，含重金属的农药、除草剂、化肥的不合理使用，含重金属废水的污灌等农业措施，重金属对土壤和农作物的污染问题越来越突出。土壤、水体一旦被重金属污染，不仅对植物生长和发育产生直接影响，而且重金属在植物根、茎、叶及籽粒中的大量积累会通过食物链进人人体，危及人类健康。因此，全面、系统的了解蔬菜重金属的污染现状以及不同种类蔬菜对重金属吸收的的差异，合理进行蔬菜的生产布局，掌握降低和控制蔬菜重金属污染的对策，不仅对蔬菜生产的持续发展具有积极的指导意义，而且对保障食品安全具有广泛的现实意义，还能指导人们科学的合理地食用蔬菜。
1、蔬菜重金属污染现状
据估测，目前我国受镉、砷、铬、铅等重金属污染的耕地面积近2000万hm3，约占耕地总面积的1／51，每年因土壤污染而减产粮食1000万吨，另外还有1200万吨粮食，其污染物超标，两者的直接经济损失达200多亿元。
我国的各大中城市如北京、上海、杭州、天津、等都曾较为系统地对郊区菜园土壤、蔬菜中重金属污染状况做过调查，基本摸清了蔬菜重金属的污染现状。
北京市污水灌溉影响的耕地面积为80万公顷，占北京市耕地面积的23％，其中有70％~80％受到轻度污染，5％~10%受到中度污染；20世纪90年代对上海市蔬菜的研究结果表明，上海市蔬菜受到重金属的污染，尤以镉和铅污染为甚，超标率分别为13.29％和12.0％。在天津市郊检测的大白菜、荠菜、水萝卜、小白菜4种蔬菜36个样品中，重金属的检出率为100％，镉超标40％。2002年魏秀国等调查了广州市蔬菜地的重金属污染情况，结果表明，蔬菜的铅污染比较普遍，但就污染程度而言，镉污染最为严重，其次为砷、汞。总的来看，根据中国的蔬菜食品卫生标准，我国主要大、中城市郊区的蔬菜都已受到一定程度的重金属污染。尽管各城市采用的评价标准不一，但是重金属元素在蔬菜中的积累明显，部分已达较高的残留水平，有的甚至已超过食品卫生标准。
2、重金属污染的危害
1）重金属对植物生物膜伤害机理
重金属是脂质过氧化诱导剂,当重金属处理植物时,细胞内自由基的产生和清除之间的平衡受到破坏,导致大量的活性氧自由基产生,自由基引发膜中不饱和脂肪酸产生过氧化反应,破坏膜的结构和功能。
2）重金属对植物生长代谢的影响
虽然有些重金属是植物生长必需元素，在一定浓度范围内可促进植物的生长发育，但所有重金属在较高浓度时对植物都会产生毒害作用。重金属毒害造成氧化胁迫、叶绿素和糖及蛋白质合成受阻、养分失调，引起光合强度和呼吸强度下降、碳水化合物代谢失调及其它一系列生理代谢紊乱，阻碍植物根系生长．影响种子萌发以及植株生长，最终导致生长量和产量的下降。
3、蔬菜重金属富集规律
1）蔬菜重金属富集系数
蔬菜中对土壤重金属元素的吸收是有选择性的，蔬菜种类不同其吸收各种重金元素的量与土壤中该元素的存在量是不一致的。因此可以用富集系数来衡量蔬菜吸收和富集土壤重金属元素的能力。所谓富集系数是指：蔬菜可食部位中某污染物含量占土壤中该污染物含量的百分率。富集系数愈大，表明蔬菜愈易从土壤中吸收该元素，也表明重金属的活动性强。
2）蔬菜不同品种间吸收积累重金属的差异
同一种蔬菜的不同基因型对重金属的吸收积累也存在差异。McLaughlin等发现不同品种马铃薯块茎的镉浓度相差 2~3倍。Michalik，B等(1995)的研究发现，胡萝卜肉质根吸收重金属存在基因型差异。他们把4个变种的胡萝卜播种在3个不同程度重金属污染的地方，发现无论在何处，变种“Kama”肉质根中的Ph、Ni、Cr、Cu、Mn等重金属含量为最高。
3）蔬菜不同部位重金属累积差异
蔬菜从土壤中吸收的重金属在其体内的分布并不均匀，蔬菜不同的器官组织对重金属的富集能力是有差异的。
叶菜类蔬菜各部位重金属含量普遍为：茎，叶
4、蔬菜和土壤中重金属含量之间的关系
植物从土壤中吸收重金属的量和土壤中重金属的总量有一定关系，土壤中重金属含量是造成蔬菜重金属污染的主要因素。但士壤重金属总量并不是植物吸收程度的一个可靠指标。有研究表明，植物体内铬的累积量与土壤总铬量往往并不具有明显正相关。由于土壤组成的复杂性和土壤理化性状(pH，Eh等)的可变性，造成了重金属在土壤环境中形态的复杂和多样性。重金属的存在形态才是决定其危害的关键因素。研究表明，重金属在土壤环境中的存在形态分为水溶态、交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、沉淀念，有机结合态和残渣态七种形态。这七种不同赋存形态的重金属，其生理活性和毒性均有差异。其中水溶态、交换态的活性、毒性最大，残留态的活性、毒性最小，其它态的活性、毒性居中。
5、合理利用蔬菜对重金属的富集规律
根据不同蔬菜对不同重金属具有不同的富集特性，重金属元素在不同种类的蔬菜中累积量不同，叶菜类富集量最高，根茎类次之，瓜果类最低。针对菜地重金属污染状况选择相应种植模式和蔬菜品种，对一些易受污染的根茎类和叶菜类蔬菜，如莴苣、葱、青菜、生菜等，可安排在土壤质量较好的地区种植；而西红柿、刀豆等瓜果类蔬菜，其抗污染性能较强，可在轻度或中度污染的土壤中种植，在铬高污染区尽量避开种植叶菜，可选择种植瓜果类蔬菜；对污染较重的土壤，应改为绿化用地或建筑用地,汪雅各等人在上海宝山区进行蔬菜重金属的富集轮作试验，他们根据各种蔬菜的重金属富集率强弱不一的特点，合理安排蔬菜轮作茬口。结果表明低富集轮作与普通轮作相比，可使污染田块的蔬菜镉含量降低50％～80％，有明显减少镉进入食物链的效果，而且还可明显提高蔬菜产量和产值。
参考文献:
[1]王先进主编．中国权威人士论中国怎样养活养好中国人[M]．北京：中国财经出版社，1997
重金属对土壤的污染范文第2篇
摘 要：在植物的生长发育过程中，盐碱和重金属这2种物质对植物的影响最大，如果植物体内的盐碱和重金属太多，就会造成植物发育迟缓或者枯萎而死。本文主要是对汞和镉这2种金属对植物的影响展开分析。
关键词：盐碱；重金属；植物；生长发育
盐碱地的形成是由于盐类的集中积累，在盐碱地中不仅有利于植物生长的盐类还有碱性盐，碱性盐又被称为盐胁迫，有些植物对这种碱性盐特别敏感，会产生生长异常缓慢的现象。随着我国重工业的不断发展，被重金属污染的土地和水源不断增加，也对植物产生了污染和不良的影响，重金属对植物的影响比盐碱还要严重，重金属直接对植物有毒害的影响。
1 盐碱在植物生长发育过程中的影响
盐碱地的大量增加，造成了盐碱对植物生长发育的影响越来越严重，碱性盐可以让植物的根部受到一定程度的伤害，由于植物根部的生长主要依靠土壤中的营养成分，而盐碱地中的碱性盐会抑制根部对营养的吸收，长此以往就造成根部的生长发育不完全，由于植物根部的吸收能力差，也就导致了植物总体生长慢，幼苗中的干物质积累过少。碱性盐不仅不利于植物的生长，它还会使土壤中的酸碱性升高，从而对植物的生长发育造成进一步的伤害。经试验证明，植物在盐碱地中生长，由于根系发展不完全，导致根系对水分的吸收有一定程度的减弱，使得植物在生长中缺少水分，而且新陈代谢活动也有一定程度的减弱。总之，在植物的生长发育中盐碱产生了阻碍生长的影响。
2 重金属在植物生长发育过程中的影响
随着工业的快速发展，我国被重金属污染的水源和土壤也大幅度的增加，能够影响水源和土壤的重金属主要是汞、镉、铅等，植物在生长发育的过程中，如果吸收到大量的重金属，那么将对植物造成很大程度的毒害。比如，汞对植物的毒害非常的严重，它会使生物中的一些正常的分子产生变异现象，而且还会阻碍生物对一些必需元素的吸收，使其新陈代谢的现象得到一定程度的减弱；如果植物吸收了大量的汞，还会造成活性氧自由基的大量出现，导致植物蛋白质的损伤，最终造成植物的种子生长缓慢。镉对植物也会造成明显的危害，镉虽然不会对植物的种子造成严重的危害，但会造成对植物叶子的影响，直接破坏的是植物的叶绿素，由于叶绿素的产生大量减少，使得叶子出现发黄、枯萎的现象，由于叶片受到了损害，所以植物的根系也受到了不同程度的抑制，也就造成了植物整体生长缓慢，严重者枯萎的现象。
3 盐碱和重金属污染对植物生长发育的影响
随着我国工业的发展和盐碱地的增多，很多地区已经不再是单一的重金属污染或者盐碱的影响了，有的盐碱地地区同时被重金属污染，这就对植物造成了双重污染，这种污染对植物的生长发育带来了更大的影响，由于这些污染都存在于土壤中，而植物初期的营养供给主要是吸收土壤中的养分，一旦土壤的污染过于严重，植物在生长初期就吸收了大量的有毒物质，对植物在今后的发育中必然带来严重的危害，轻者为植物生长缓慢，重者为植物生长畸形或者枯萎死亡，特别是农作物，如果受到这种污染，最后结出的果实也会具有不安全的因素，人们对其进行食用后可能会导致身体上的某些疾病，所以我们一定要注意保护土壤减少或避免被污染。
4 如何进行相应的防治措施
对于重金属污染土壤这种现象，要以预防为主要措施，结合防治的一些方法对土壤进行保护。要控制我国工业的废弃物和污水的排放，在排放时一定要进行严格的污水处理，在治理方面可以对土壤施加一些有机肥，增强土壤的肥力，减少植物对重金属成分的吸收；还可以通过植物的修复技术，减少土壤中重金属离子，促进植物的生长发育。对于盐碱地影响，可以采取对土壤进行化学改良剂和增加土壤的有机物质双重治理方法，可以使土壤中的碱性盐成分得到一定程度的化解和减少。
5 结语
盐碱和重金属对植物的生长发育都带来了不良的影响，因为土壤的污染导致一些农作物结出的果实也存在着有毒物质，人们食用之后会产生身体方面的疾病，所以我们要加强对盐碱和重金属的防治措施，促进土壤早日恢复健康。
参考文献
重金属对土壤的污染范文第3篇
关键词：重金属；重金属污染；危害
一、 重金属污染的定义
重金属指密度4. 0 以上约60 种元素或密度在5.0 以上的45 种元素。砷、硒是非金属，但它的毒性及某些性质与重金属相似，所以将其列入重金属污染物范围内。环境污染方面所指的重金属主要指生物毒性显著的汞、镉、铅、铬以及类金属砷，还包括具有毒性的重金属如铜、钴、镍、锡、钒等污染物。由于人们的生产和生活活动造成的重金属对大气、水体、土壤等的环境，污染就是重金属污染。
二、重金属污染的种类及来源
由于重金属在人类生产和生活中得到越来越广泛的应用，这使得环境中存在着各种各样的重金属污染源。
1.大气中的重金属污染。大气中的重金属污染有自然来源和人为来源两种，由宇宙天体作用及地球上各种地质作用而使某些重金属元素进入大气中属于自然来源，人为来源的重金属主要为工业生产、汽车尾气排放及汽车轮胎磨损产生的大量含重金属的有害气体和粉尘等，它们主要分布在工矿的周围和公路、铁路的两侧。各种元素的两种来源间比例不同。据统计， 全球由自然来源进入大气的重金属中，铅仅占其向大气总释放量3.5 %左右，镉所占的比例也很低，只有总释放量的15 % ，而铬、铜的比例比较高，分别约为59 %和44 %。人为活动释放到大气中的重金属铅、镉、镍、钴、铜的数量远大于它们的自然输入量。在多种复杂的途径中，以化石燃料的燃烧和金属冶炼过程中的释放较为重要。大气中的重金属可以通过呼吸作用随气体进入人体，也可以沿食物链通过消化系统被人体吸收，对人群的危害极大。
2.水体中的重金属污染。在没有人为污染的情况下，水体中的重金属的含量取决于水与土壤、岩石的相互作用，其值一般很低，不会对人体健康造成危害。但工矿业废水、生活污水等未经适当处理即向外排放，污染了土壤，废弃物堆放场受流水作用以及富含重金属的大气沉降物输入，都使水体重金属含量急剧升高，导致水体受到重金属污染。水体重金属污染物排放源主要集中在大、中城市，因此其主要危害人群也相对集中于城市地区。重金属通过直接饮水、食用被污水灌溉过的蔬菜、粮食等途径，很容易进入人体内，威胁人体健康。
3.土壤中的重金属污染。在自然情况下，土壤中重金属主要来源于母岩和残落的生物物质，一般情况下含量比较低，不会对人体及生态系统造成危害。人为作用是使土壤遭受重金属污染的重要原因。在金属矿床开发、城市化、固体废弃物堆积以及为提高农业生产而施用化肥、农药、污泥及污水灌溉过程中，都可以使重金属在土壤中大量积累。积累在土壤中的重金属可以通过淋溶作用进入水体，也可以通过种植等农业活动进入农作物，进而对人体及生态系统造成危害。
三、重金属污染的危害
重金属既可以直接进入大气、水体和土壤，造成各类环境要素的直接污染；也可以在大气、水体和土壤中相互迁移，造成各类环境要素的间接污染。由于重金属不能被微生物降解，在环境中只能发生各种形态之间的相互转化，所以，重金属污染的消除往往更为困难，对生物引起的影响和危害也是人们更为关注的问题。
重金属进入人体有食道、呼吸道、皮肤三种途径。进入人体的重金属不再以离子的形式存在，而是与体内有机成分结合成金属络合物或金属螯合物，从而对人体产生危害，机体内蛋白质、核酸能与重金属反应，维生素、激素等微量活性物质和磷酸、糖也能与重金属反应。由于产生化学反应使上述物质丧失或改变了原来的生理化学功能，病变就产生了。另外，重金属还可能通过与酶的非活性部位结合而改变活性部位的构象，或与起辅酶作用的金属发生置换反应，致使酶的活性减弱甚至丧失，从而表现出毒性。重金属在动物体内和人体内都有富集效应——即吸收进入体内后很难自然排出。比如体内如果有过量的铅，在不继续接受铅污染的条件下，骨骼内的铅要经过20年才能排除一半。而人体内镉的生物半衰期也有20～40年。因此，即使人们吃的食物里重金属含量没有高到让人急性中毒的浓度，如果长久接触或者食用某一种重金属，体内浓度还是会越来越高。当积累到一定浓度时，就表现出慢性中毒症状。因此，重金属中毒损害机体器官往往是不可逆的。
四、防治重金属污染对人体造成危害的措施
重金属对土壤的污染范文第4篇
关键词 凹凸棒；镉；铬；污染土壤；空心菜
中图分类号 S636.9 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2017）07-0075-02
Effects of Attapulgite on Growth of Potted Ipomoea Aquatica in Cd-Cr Contaminated Soil
YANG Jian-chao 1 SUN Xiao 1 XU Wei-hua 1 WANG Xin-yu 1 CUI Rong-zong 2 JIANG Xue-ling 1 *
（1 Yantai Academy of Agricultural Sciences in Shandong Province，Yantai Shandong 265599； 2 Shandong Academy of Agricultural Sciences）
Abstract The greenhouse pot experiment was conducted to investigate the effects of attapulgite on growth of Ipomoea Aquatica in Cd-Cr contaminated soil.The results showed that the plant height and biomass of plant significantly increased with the application of attapulgite.The fresh biomass was 1.79 g/plant for the Cd-Cr contaminated treatment，and the biomass increased by 207% with the application of 800 kg/hm2 attapulgite.The heavy metal concentrations in the ground part of plant were decreased with the application of attapulgite， Cd and Cr concentrations decreased as the addition amount of attapulgite increased from 100 kg/hm2 to 800 kg/hm2.The reductions in Cd and Cr concentrations were in the order of Cd>Cr.Therefore，attapulgite has a good application prospect for remediation of heavy metal contaminated soil.
Key words attapulgite；Cd；Cr；contaminated soil；Ipomoea Aquatica
S着工业快速发展，伴随而来的是各种化工产品、农药及化肥的过度使用，重金属污染物便通过各种途径进入环境，造成土壤、水源尤其是农田的重金属污染。重金属污染物不能被化学或生物降解、会通过食物链在动植物和人体内积累，对生态环境、食品安全和人体健康构成严重威胁[1-4]，如镉米、砷毒、血铅、“水俣病”和“痛骨病”等。而作为生产源头的农田，已经成为土壤重金属污染治理的重中之重，其污染来源和修复技术也一直是国内外研究的热点和难点。
铬和镉重金属污染对人的安全具有致命的危害。据研究，Cr（Ⅵ）比Cr（Ⅲ）毒性高100倍，且更容易被人体吸收，并在体内积累，接触Cr（Ⅵ）有致癌、致畸等潜在危害[5]。土壤中水溶性和交换态镉进入作物体内并积累到一定含量时，作物就会表现出生长缓慢、植株矮小、褪绿、产量下降、质量下降等；可通过食物链进入人体并长期积累，会在肾脏、肝脏、肺脏、骨骼、生殖系统、心血管系统、胃肠系统、胰脏表现出明显病变。
土壤重金属污染修复技术较多。董汉英等[6]的批量淋洗法对土壤中Zn、Pb、Cu、Ni 去除效果较好，而对Cr 去除效果不明显。崔红标等[7]采用磷灰石等改良剂进行修复，对Cu 污染土壤具有较好的修复效果。Cheng 等[8]通过施用石灰和钙镁磷肥消除了小白菜重金属毒害的生物学性状，显著地降低了小白菜体内Cd、Pb、Cu 和Zn 的含量。陈晓婷等[9]研究发现，石灰、活性炭对降低土壤中Cr 含量具有良好的效果。空心菜对铬、镉敏感，是大多数研究重金属对蔬菜影响的理想材料。因此，本试验利用空心菜研究凹凸棒对镉、铬污染环境下盆栽空心菜生长的影响。
1 材料与方法
1.1 试验材料
凹凸棒购自武汉市辉瑞农资有限公司；重铬酸钾为天津市瑞金化学品有限公司生产，含量为99.8%；硝酸镉为天津市光复精细化工研究所生产，含量为99.99%；供试作物为柳叶青（骨空心菜）。
1.2 试验设计
试验共设7个处理，分别为CK：每盆含20 g腐熟牛粪的3.5 kg土壤；处理A：每盆含20 g腐熟牛粪的3.5 kg土壤+凹凸棒800 kg/hm2；处理B：每盆含20 g腐熟牛粪的3.5 kg土壤+1.2 g重铬酸钾+0.05 g 硝酸镉；处理C：每盆含20 g腐熟牛粪的3.5 kg土壤+1.2 g重铬酸钾+0.05 g 硝酸镉+凹凸棒100 kg/hm2；处理D：每盆含20 g腐熟牛粪的3.5 kg土壤+1.2 g重铬酸钾+0.05 g 硝酸镉+凹凸棒200 kg/hm2；处理E：每盆含20 g腐熟牛粪的3.5 kg土壤+1.2 g重铬酸钾+0.05 g 硝酸镉+凹凸棒400 kg/hm2；处理F：每盆含20 g腐熟牛粪的3.5 kg土壤+1.2 g重铬酸钾+0.05 g 硝酸镉+凹凸棒800 kg/hm2。4次重复，随机排列。选择20 cm口径的培养盆，每盆装土3.5 kg，加入1.2 g重铬酸钾和0.05 g硝酸镉模拟重金属污染，分别掺混相当于田间施用量为0、100、200、400、800 kg/hm2的凹凸棒材料作为处理。土壤拌入重金属及凹凸棒材料后培养15 d进行钝化反应，每盆施入腐熟牛粪20 g，同时将空心菜进行育苗培养，待长出第3片真叶后统一移栽到盆中，每盆5株，培养20 d。通过称重法浇水保持土壤含水量为田间持水量的60%～70%。植株样品采集后先用自来水洗净，再用去离子水冲洗2遍，用滤纸吸取水珠，105 ℃温度下烘30 min杀青后于65 ℃下烘干，磨细，密封保存备用。
1.3 样品分析与数据处理
植株相对叶绿素含量的测定采用KONICA MINOLTA（SPAD-502 PLUS）叶绿素计，植株内重金属（铬、镉）含量采用微波消解法，待测液中重金属含量通过日立 Z-2000 原子吸收分光光度计进行测定。采用 SPSS19.0 和Excel软件对数据进行分析。
2 结果与分析
2.1 凹凸棒对重金属污染土壤中空心菜生长的影响
土壤重金属污染后，从生物量和株高2个方面来看，空心菜的长势都显著下降，添加凹凸棒材料后空心菜生长状况有所改善（图1和表1）。当添加剂量相对较低时（100、200 kg/hm2）空心菜的株高与生物量增加不显著；添加剂量较高时（400、800 kg/hm2）株高与生物量增加显著，凹凸棒用量为800 kg/hm2时生物量为重金属污染处理的3.07倍，但仍未达到无污染土壤处理水平，这说明凹凸棒可一定程度缓解重金属对植物的毒害作用，表观上作用明显。但在800 kg/hm2施用量下尚无法完全消除重金属对空心菜生长的抑制作用。叶绿素的相对含量可以体现出植株的光合作用水平和发育水平，相对值越高说明植株生命活动越旺盛。施加凹凸棒有助于提高空心菜的叶绿素含量，且有利于重金属环境下叶绿素含量的维系。含水量是植物生长活跃的另一项重要指标，含水量越高植物体内代谢越旺盛，施加凹凸棒也有利于在重金属环境下空心菜含水量的维系。
2.2 凹凸棒对重金属污染土壤中空心菜植株重金属含量的影响
对各处理的空心菜地上部重金属含量进行分析，结果如表2所示。可以看出，对照处理的空心菜地上部铬含量为981.00 μg/kg，参照《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762―2012）[10]，该处理下空心菜铬含量已超标，接近限量的2倍，说明CK已存在一定的铬污染风险；处理A铬含量显著下降至768.33 μg/kg，表明凹凸棒具有降低污染土壤中农作物铬含量的作用；处理B（添加重金属）中其含量增至1 182.00 μg/kg。施用凹凸棒空心菜中的铬含量有所下降，且整体来看随着凹凸棒施用量的增加，铬含量呈下降趋势，但与重金属处理B相比下降不显著，这说明本试验凹凸棒施用量相对较低，尚不足以清除污染土壤中铬对植物生长的毒害作用。
CK的空心菜地上部镉含量为29.67 μg/kg，远低于《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762―2012）规定的限量值，施用凹凸棒后镉含量有所降低，但下降不显著。由此表明，CK镉污染风险相对较低；添加重金属后镉含量显著增加，施用凹凸棒可显著降低污染处理的镉含量，但在低剂量处理下（100、200 kg/hm2），处理间差异不显著；随着施用量的增加，处理间存在显著差异，处理F与处理B相比，植株中镉的含量下降近1/3，这表明凹凸棒能有效降低农作物中镉含量，对于重金属低污染土壤修复有良好的应用前景。
3 结论与讨论
盆栽试验结果表明，凹凸棒在铬、镉污染的土壤中使用，可促进空心菜植株的生长，缓解重金属的危害，并降低植株中重金属的含量，净化效果镉>铬，对于重金属低污染土壤修复有良好的应用前景。虽然试验中空心菜株高与生物量随着凹凸棒用量的增加均显著增加，但即使在最高施用量下（800 kg/hm2），株高与生物量均显著低于空白对照，且对铬的净化效果有限，这表明本试验设计的用量偏低；同时由于室内模拟与实际污染土壤环境条件之间存在差异，凹凸棒对于实际污染土壤的修复能否达到较好的效果，仍需进一步探讨。因此，在实际推广应用中应适当增加凹凸棒单位面积施用量，并继续通过田间试验在其他作物与施用量下加以验证。
4 参考文献
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重金属对土壤的污染范文第5篇
关键词：日本B木（Aralia elata var. inermis）；重金属胁迫；生理生化特性
中图分类号：S567.1+9 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2017）08-1463-05
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2017.08.016
The Effects Analysis of Heavy Metals Stress on Physiological and Biochemical Characteristics of Aralia elata var. inermis
HE An1，LI De-sheng1，LI Xiao-jing2，PENG Ling1，WANG Shuo1，ZHANG Cai3
（1.College of Environmental Science and Safety Engineering， Tianjin University of Technology，Tianjin 300384，China；
2.College of Environmental Science and Engineering， Nankai University，Tianjin 300071，China；
3.Forestry Bureau of Rushan City，Rushan 264500，Shandong，China）
Abstract： The pot experiment was conducted to study the effects of different heavy metals （Pb，Cd） on the effects of physiological and biochemical characteristics of Aralia elata var. inermis，including the membrane system， photosynthetic system and antioxidant enzyme system， by analyzing the soluble protein content， chlorophyll content， lipid peroxidation（MDA） content and oxidation protective enzyme activity and so on. The results showed that the proline and MDA contents increased first， then deceased with increasing concentration of heavy metals， the soluble protein content was opposite. Along with the increase of metal levels，the chlorophyll content showed the trend of firstly increased then decreased and firstly decreased then increased and decreased again separately under the stress of Pb and Cd. The activity of peroxidase （POD） in A. elata var. inermis decreased with increasing the concentration of both Pb and Cd，but the catalase（CAT） was opposite. In addition， when the Pb concentration in soil reached 1 000 mg/kg，the activity of CAT decreased. At the same time， it could be found that these contents analysis under the stress of Pb were higher than the stress of Cd，besides the activity of CAT. And the ability of resistance of A. elata var. inermis under the stress of Pb was higher than Cd.
Key words： Aralia elata var. inermis； the stress of heavy metals； physiological and biochemical characteristics
伴随着城市建设步伐的加快以及工业化进程的发展[1]，中国城市环境受到严重的影响，尤其是重金属污染较为严重。通过对中国部分城市公园和居民小区[2-5]重金属污染状况的调查显示，土壤重金属污染的情况十分严重。重金属一旦进入土壤中，具有持续时间长、不易在物质循环和能量交换中分解的特性[1]，同时通过食物链等途径易被人体吸收并引发疾病。因此，解决土壤中重金属的污染问题始终是诸多学者的一个重要研究方向。
目前重金属对植物的影响研究主要集中于重金属对草本蔬菜[6]、木本园林植物[7，8]等研究，较少偏重于木本蔬菜的研究，且研究方向主要趋向于单一重金属污染[9，10]及复合重金属污染[11-13]。在自然条件下，植物会经常受到多种重金属的共同胁迫，然而每种重金属对植物的毒性机理与解毒机制可能有所差异，因此需要对不同重金属对同一植物的生理生化指标响应进行比较分析，为土壤重金属污染修复及植物的应用提供参考。
日本B木（Aralia elata var. inermis）树姿优美，根系发达，生长迅速，具有较强的适应性，容易栽培且具有可观赏价值，是一种兼食用、药用、保健为一体的木本蔬菜[14，15]。试验采用盆栽法，探讨不同重金属（Pb、Cd）对日本B木体内的膜脂过氧化作用和植物体内自身的抗氧化防御系统的影响，同时研究不同重金属对植物体内的叶绿素和蛋白质含量的影响，比较分析日本B木在不同重金属胁迫下的生理生化响应，为日本B木应用Pb、Cd污染土壤修复提供科学依据，并为农产品的安全生产提供参考依据，具有一定的生理学意义和经济价值。
1 材料与方法
1.1 材料与处理
试验于2014年12月初在天津理工大学人工气候室进行，温度为（25±2） ℃，光照12 h/12 h（光照/黑暗），光照强度为1 400 lx。供试材料为两年生日本B木幼苗，采自于天津市宝坻区青龙湾苗圃场，长势基本一致。将天津理工大学校园土壤与购自河北省兴农生物工程开发有限公司的营养土以20∶1（质量比）的比例混合均匀作为栽培基质，放入半径为30 cm、高20 cm的花盆中，每盆装5 kg，供试土壤的理化性质如表1所示。再将日本B木幼苗插入土壤中，在人工气候室中培养，待苗木恢复生长后约16 d，进行Pb、Cd胁迫处理，将Pb（NO3）（分析纯）和CdCl2・2.5H2O（分析纯）以溶液的形式加入到土壤中，Pb、Cd各设置4个浓度水平（T1、T2、T3、T4），每个水平3个重复，并以不加重金属为空白对照（CK）。浓度水平设置如表2所示。
1.2 测定指标与方法
采用硫代巴比妥酸法[16]y定丙二醛（MDA）含量，参照植物生理学试验技术的方法[17]测定过氧化物酶（POD）、过氧化氢酶（CAT）以及脯氨酸的含量。可溶性蛋白质的含量采用考马斯亮蓝G-250的方法测定[17]。以上指标均于2015年6月测定。
1.3 数据处理
每个浓度梯度下的植物随机抽取3份进行指标测定，数据以平均值表示。采用Excel 2003软件进行数据整理，并采用Origin 8.5进行制图。
2 结果与分析
2.1 不同重金属胁迫对日本B木丙二醛含量的影响
丙二醛（MDA）是细胞膜脂过氧化的主要产物之一，其含量变化可作为检测逆境条件下植物受伤害程度的指标之一[18]。从图1可以看出，在重金属Pb的胁迫下，日本B木中MDA的含量呈下降趋势，在T2处理水平时达到最低，为对照组的86%，其后MDA的含量随着重金属浓度的增加而急剧上升，在T4处理组时达到最高，为对照组的127%。在重金属Cd的胁迫下，日本B木中MDA的含量也呈先降后升的趋势，但是与Pb处理组不同的是，MDA的含量在T1的时候达到最低，为对照组的85%，随着浓度的增加，MDA在植物体内逐渐积累，并在T4时到达最高，为对照组的121%，其含量低于Pb处理组的含量。从图1中还可发现，除了在T2处理组时，Cd胁迫下日本B木体内的MDA含量高于Pb胁迫下外，其余均是Pb胁迫下的MDA含量高于Cd胁迫下，这可能是Pb比Cd更能促进日本B木体内MDA含量的积累，表明Pb可能对细胞产生毒害作用更大。
2.2 不同重金属胁迫对日本B木脯氨酸含量的影响
脯氨酸是一种重要的渗透调节物质，其积累量可表征植物对逆境适应的能力，所以植物叶片中脯氨酸含量往往被认为是测定逆境胁迫的重要指标[19]。由图2可知，在重金属Pb胁迫下，脯氨酸的含量略有下降，但减少程度仅为对照组的1%。其后，随着重金属浓度的增加，脯氨酸含量急剧上升，但在T2、T3浓度时，上升速度减慢，随后又急剧上升。在重金属Cd胁迫下，在浓度为0.25 mg/kg时，脯氨酸含量达到最低值，为对照组的84%。随着浓度梯度的升高，脯氨酸的含量也相应地急剧上升，在浓度达到5 mg/kg时，脯氨酸的含量增加幅度不大，仅为2%。从图2中还可发现，Pb胁迫下的脯氨酸含量比Cd胁迫下的要高，在T3处理水平时，Pb、Cd胁迫下的日本B木体内的脯氨酸含量相近，相差仅为4%。植物体内脯氨酸含量增加的原因可能是重金属刺激了脯氨酸的合成，也可能是重金属的胁迫抑制了脯氨酸的氧化，或是阻碍了植物体内蛋白质的合成。
2.3 不同重金属胁迫对日本B木抗氧化酶活性的影响
在正常情况下，细胞内的活性氧自由基的产生和清除则处于一种动态平衡状态。当植物受到胁迫时，这个平衡就被破坏，从而导致大量的活性氧自由基在体内积累，对细胞造成损害[20]。然而植物细胞自身配有一个抗氧化防御系统来抵抗伤害，其中过氧化氢酶（CAT）、过氧化物酶（POD）都是含血红素Fe的蛋白质，都能分解H2O2，在植物抗逆性、氧伤害以及器官的衰老中发挥着重要的作用。
2.3.1 不同重金属胁迫对日本B木过氧化物酶活性的影响 过氧化物酶（POD）是一种广泛分布于植物体组织中的一种抗逆适应性酶，它可以反映出植物生长发育、体内代谢以及对外界环境的适应性[20]。由图3可知，无论是在Pb胁迫下还是在Cd胁迫下，日本B木叶片内的POD活性均随着重金属浓度的增加呈下降趋势，这与杨盛昌等[21]的研究结果不一致。在重金属Pb、Cd的浓度分别达到最高浓度1 500和10 mg/kg时，日本B木叶片内的POD含量都达到最低，分别为对照组的72%和46%，因此可以发现Pb对日本B木体内的POD活性影响更小，对于同种浓度水平，可以推测日本B木对重金属Pb的抗胁迫能力较强。在Pb胁迫下，当土壤中Pb浓度达到1 000 mg/kg时，日本B木体内的POD活性基本不变，仅下降了3%，可以推测出当Pb胁迫浓度达到 1 000 mg/kg时，POD的活性达到了一个阈值，日本B木的抗重金属Pb的胁迫能力达到最大。
2.3.2 不同重金属胁迫对日本B木过氧化氢酶活性的影响 过氧化氢酶（CAT）是植物体内的一种重要的氧化还原酶，可以清除在逆境胁迫下产生的H2O2，避免了H2O2对植物组织的伤害，从而还抑制了由Haber-Weiss反应而产生的毒性更强的・OH，维持了活性氧的代谢平衡，保护了细胞膜的完整性[22]。由图4可知，在重金属Pb胁迫下，随着Pb浓度的增加，日本B木体内的CAT活性呈先增后减的趋势，在Pb浓度为1 000 mg/kg时，CAT活性达到最高，与对照组相比活性增加了21%，这与龚双姣等[23]研究Cd对3种藓类抗氧化酶活性的影响得出的结论类似，可以推断出在受重金属迫害较轻时，体内活性氧逐渐增多，促进了抗氧化酶活性的升高；在受重金属迫害较重时，超过了植物自身防御反应的极限，导致植物的结构受到破坏，从而使酶的活性降低。而在重金属Cd胁迫下，随着Cd浓度的增加，日本B木体内的CAT活性急剧上升，在浓度为10 mg/kg时，与对照组相比活性增加了70%，这与孙守琴等[24]的研究结果相反，可能说明Cd有助于促进日本B木CAT活性的增加。在T1处理组时，Pb胁迫下的CAT活性与Cd胁迫下的CAT活性较相近，可能在较低浓度时，重金属Pb或Cd对日本B木的CAT活性影响相近，清除活性氧的能力基本一致。
2.4 不同重金属胁迫对日本B木叶绿素含量的影响
叶绿素是植物进行光合作用的主要色素，其含量高低是植物光合作用效率高低的一个重要指标[25]。由图5可知，在重金属Pb胁迫下，叶绿素的含量有明显的提高，随着Pb浓度的增加，叶绿素的含量呈明显的下降趋势。在Pb浓度为100 mg/kg时，叶绿素的含量达到最高，为空白对照组的114%；在浓度为1 500 mg/kg时，日本B木体内叶绿素的含量达到1.7 mg/g，与对照组相比降低了21%。在重金属Cd胁迫下，随着Cd浓度的增加，日本B木体内的叶绿素含量呈先减后增再减的趋势，在Cd浓度达到 1 mg/kg时，植物体内叶绿素的含量达到最低，为1.68 mg/g，在浓度为5 mg/kg时，叶绿素的含量有所增加，但其含量仍低于对照组5%。从图5还可以发现，在T2处理水平之前，Pb胁迫下日本B木体内叶绿素的含量明显高于Cd胁迫下的含量，但在T3处理水平之后，Cd胁迫下的叶绿素含量要高于Pb胁迫下的含量。有研究表明，重金属胁迫容易导致植物的光合作用受到抑制，叶绿素含量越低，说明植物受胁迫程度越大；反而叶绿素含量越高，植物受胁迫程度越小[26]。因此可以推y在土壤中重金属浓度较高时，Pb对日本B木的胁迫程度要比Cd对植物的胁迫程度大，而在较低浓度时则相反。
2.5 不同重金属胁迫对日本B木可溶性蛋白质含量的影响
蛋白质是衡量植物代谢和生理状态的一项重要指标。由图6可知，在重金属Pb胁迫下，随着Pb浓度的增加，植物体内可溶性蛋白质的含量呈先增后减的趋势。在浓度为100 mg/kg时，蛋白质的含量达到最大值，为对照组的107%，随着Pb浓度的增加，蛋白质的含量呈下降趋势，但在浓度为1 000 mg/kg后的下降程度不大。在重金属Cd胁迫下，日本B木体内的可溶性蛋白质含量也呈先增后减的趋势，这与孙天国等[25]研究的结果相同，表明重金属Cd可以引起可溶性蛋白质含量的增加，这可能是植物为了抵抗重金属Cd对自身的伤害而诱导产生了Cd络合蛋白，从而降低Cd的毒害。可溶性蛋白质含量的增加，有助于维持细胞的正常代谢，增强植物的抗逆性。当土壤中Cd浓度为0.25 mg/kg时，日本B木内的可溶性蛋白质含量达到最高，为对照组的105%。从图6还可以发现，在T1浓度梯度下，无论是Pb还是Cd胁迫下，日本B木体内的可溶性蛋白质的含量都有所提高，且Pb胁迫下的比Cd胁迫下的可溶性蛋白质含量要高，可能是低浓度的重金属Pb较Cd更能促进蛋白质含量的增加，间接地使细胞渗透势和功能蛋白的数量得到增加，有利于维持细胞正常代谢，从而提高了日本B木的抗逆性。
3 小结与讨论
植物在正常生长条件下，活性氧的产生和清除处于一种平衡状态，当处于逆境胁迫时，植物体内活性氧的产生和清除的稳态则会受到破坏，往往会发生膜脂过氧化作用，使植物生长受到了伤害[20]。丙二醛（MDA）是膜脂过氧化作用的最终产物，其含量可以作为膜脂过氧化强弱和质膜破坏程度的重要指标。张凤琴等[22]指出重金属容易导致膜脂过氧化，并且重金属离子的浓度越高，MDA在植物体内就会积累越多。本试验结果表明，在重金属Pb、Cd单一胁迫下，植物叶片内MDA的含量减少，并分别在500、0.25 mg/kg时达到最低，这可能是因为较低浓度的重金属可促进日本B木体内不饱和脂肪酸的合成，或是因为低浓度的重金属对植物体内活性氧自由基的清除能力被诱导加强，导致MDA含量降低。同时也说明不同重金属对同一植物的过氧化作用表现不同。其后，随着重金属浓度的增加，植物体内的MDA含量相应地增加。
重金属对土壤的污染范文第6篇
关键词：化工，土壤污染，重金属，防治
土壤是人类赖以生存的主要自然资源之一，也是人类生态环境的重要组成部分。随着工业、城市污染的加剧和农用化学物质种类、数量的增加，土壤重金属污染日益严重，土壤重金属是指由于人类活动将金属加入到土壤中，致使土壤中重金属明显高于原生含量、并造成生态环境质量恶化的现象。
一、重金属的来源、种类
1.土壤重金属来源广泛，主要包括有大气降尘、污水灌溉、工业废弃物得不当堆置、矿业 活动、农药和化肥等。首先是成土母质本身含有重金属，不同的母质、成土过程所形成的土壤含有重金属量差异很大。此外，人类工农业生产活动，也造成重金属对大气、水体和土壤的污染。
2.大气中重金属沉降、大气中的重金属主要来源于工业生产、汽车尾气排放及汽车轮胎磨损产生的大量含重金属的有害气体和粉尘等。它们主要分布在工矿的周围和公路、铁路的两侧。公路、铁路两侧土壤中的重金属污染，主要是Pb、Zn、Cd、Cr、Co、Cu 的污染为主。它们来自于含铅汽油的燃烧，汽车轮胎磨损产生的含锌粉尘等。它们成条带状分布，以公路、铁路为轴向两侧重金属污染强度逐渐减弱；随着时间的推移，公路、铁路土壤重金属污染具有很强的叠加性。
3.农药、化肥和塑料薄膜使用 施用含有铅、汞、镉、砷等的农药和不合理地施用化肥，都可以导致土壤中重金属的污染。一般过磷酸盐中含有较多的重金属 Hg、Cd、As、Zn、Pb，磷肥次之，氮肥和钾肥含量较低，但氮肥中铅含量较高，其中 As 和 Cd 污染严重。农用塑料薄膜生产应用的热稳定剂中含有 Cd、Pb，在大量使用塑料大棚和地膜过程中都可以造成土壤重金属的污染。
4.污水灌溉 污水灌溉一般指使用经过一定处理的城市污水灌溉农田、森林和草地。城市污水 包括生活污水、商业污水和工业废水。由于城市工业化的迅速发展，大量的工业废水涌入河道，使城市污水中含有的许多重金属离子，随着污水灌溉而进入土壤。
5.含重金属废弃物堆积含重金属废弃物种类繁多，不同种类其危害方式和污染程度都不一样。污染的范围一般以废弃堆为中心向四周扩散重金属在土壤中的含量和形态分布特征受其垃圾中释放率的影响，且随距离的加大重金属的含量而降低。由于废弃物种类不同，各重金属污染程度也不尽相同，如铬渣堆存区的 Cd、Hg、Pb 为重度污染，Zn 为 中度污染，Cr、Cu 为轻度污染。
6.金属矿山酸性废水污染金属矿山的开采、冶炼、重金属尾矿、冶炼废渣和矿渣堆放等，可以被酸溶出含重金属离子的矿山酸性废水，随着矿山排水和降雨使之带入水环境（如河流等）或直接进入土壤，都可以间接或直接地造成土壤重金属污染。
二、土壤中重金属污染物现行治理方法
1.工程治理方法
工程治理是指用物理或物理化学的原理来治理土壤重金属污染。主要有：客土是 在污染的土壤上加入未污染的新土；换土是将以污染的土壤移去，换上未污染的 新土；翻土是将污染的表土翻至下层；去表土是将污染的表土移去等。
2.此外淋洗法
用淋洗液来淋洗污染的土壤；热处理法是将污染土壤加热，使土壤中的挥发性污染物（Hg）挥发并收集起来进行回收或处理；电解法是使土壤中重金属在电解、电迁移、电渗和电泳等的作用下在阳极或阴极被移走。以上措施具有效果彻底、稳定等优点，但实施复杂、治理费用高和易引起土壤肥力降低等缺点。
3.生物治理方法
生物治理是指利用生物的某些习性来适应、抑制和改良重金属污染。主要有：动物治理是利用土壤中的某些低等动物蚯蚓、鼠类等吸收土壤中的重金属；微生物治理是利用土壤中的某些微生物等对重金属具有吸收、沉淀、氧化和还原等作用，降低土壤中重金属的毒性，如原核生物（细菌、放线菌）比真核生物（真菌）对重金属更敏感。
4.植物治理
利用某些植物能忍耐和超量积累某种重金属的特性来清除土壤中的重金属；目前已发现400多种，超积累植物积累Cr、 Co、 Cu的含量一般在 0.1% Ni、 Pb 以上，积累 Mn、Zn 含量一般在 1%以上。生物治理措施的优点是实施较简便、投资较少和对环境破坏小，缺点是治理效果不显著。
5.化学治理方法
化学治理就是向污染土壤投入改良剂、抑制剂，增加土壤有机质、阳离子代换量和粘粒的含量， 改变 pH、 和电导等理化性质，Eh 使土壤重金属发生氧化、还原、沉淀、吸附、抑制和拮抗等作用，以降低重金属的生物有效性。
三、总结
土壤重金属污染首先应从源头抓起，控制污染源，土壤重金属的污染已经达到相当严重的程度，要充分认识土壤重金属污染的长期性、隐匿性、不可逆性以及不能完全被分解或消逝的特点。土壤质量问题是经济可持续发展和社会全面进步的战略问题，它直接影响土壤质别、水质状况、作物生长、农业产量、农产品品质等，并通过食物链对人体健康造成危害。对土壤质量的保护便是对耕地生产能力的保护，更是提高土地利用效率的强有力措施之一。对于我国这样一个人口众多的农业大国，开展国土质量调查评价，对土壤重金属污染物进行试验研究，开发耕地污染的治理方法和技术，显得更为必要和迫切。
参考文献
[1]崔德杰，张玉龙.土壤重金属污染现状与修复技术研究进展[J].土壤通报， 2004，35
重金属对土壤的污染范文第7篇
关键词：植物-微生物联合修复；重金属污染；底泥/土壤
中图分类号 X53；X820.4 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2016）06-83-04
The Research Progress on Plant-microorganism Combined Remediation of Heavy Metals-contaminated Soil & Sediments
Wen Xiaofeng1 et al.
（1School of Hydraulic Engineering，Changsha University of Science and Technology，Changsha 410004，China）
Abstract：As a kind of persistent toxic，heavy metals pollution has caused a high degree of attention recently in China.As a green technology，plant-microorganism combined remediation are increasingly mature on its application in the oil pollution of soil，so appllying to the restoration of sediment/soil heavy metal pollution has been gradually carried out.This article summarizes the current situation of sediment/soil heavy metal pollution，the processing method and so on.Also the definition，principle about the plant-microorganism combined remediation was expatiated，and the different forms of plant-microorganism combined remediation on plant-microbial was described.Finally，the application foreground of the plant-microorganism combined remediation in sediment/soil heavy metal pollution repair was prospected.
Key words：Plant-microorganism combined remediation；Heavy metals pollution；Sediments & Soils
重金属（Heavy metals）一般是指密度大于5g/cm3，超过一定量后对生物具有明显毒性的金属或者类金属元素，如镉、铬、锌、铜、铅、汞、砷等[1]。这些（类）金属元素及其化合物在环境中只是发生形态或者价态的变化，难以被降解，属于持久性的累积性毒物，对人类有着潜在长久的危害[2]。底泥、土壤是众多底栖生物、陆生生物的栖息觅食生活场所，在底泥/土壤中累积的重金属会通过食物链的放大，最终进入人体，使得人体内的重金属含量逐渐增多，从而出现慢性中毒，对人类的健康造成长久且不可挽回的损害[3]。因此，对底泥/土壤中重金属污染的治理研究有着重要的意义。中国对重金属污染底泥/土壤的治理始于20世纪70年代，对重金属污染底泥/土壤的处理机理分为固定、活化2种，前者降低底泥/土壤中重金属离子的有效性，使其沉淀化从而降低其生物有效性，降低对植物的毒害，后者通过一系列措施提高重金属的生物有效性，再通过植物、微生物等吸附提取从底泥/土壤中去除[4]。目前用于处理重金属污染底泥/土壤的方法可分为原位修复（In-situ Remediation）与异位修复（Ex-situ Remediation）。物理修复法见效快，但工程量大，耗财耗力，且通过物理修复后均难以使底泥/土壤达到要求的标准；化学修复法能在短时间内大幅度去除底泥/土壤中的重金属，但去除一般都不彻底，且治理成本高，人力物力耗费较多，易造成二次污染，化学药剂也会对水生/陆生生态系统构成潜在的威胁[5]。植物-微生物联合修复在进入21世纪后得到了快速发展，近年来由于其在富营养化污废水、石油污染水体/土壤中的良好治理效果而引起了高度关注[6]，在重金属污染底泥/土壤的处理中极具潜力，是今后治理重金属污染底泥/土壤着重研究发展的方向。
1 植物-微生物联合修复的定义及原理
植物-微生物联合修复属于生物修复，它通过建立植物-微生物共生体系，通过微生物加强植物富集、固定底泥/土壤中重金属的能力，利用植物-微生物共生体系富集、固定底泥/土壤中的污染物[7]。微生物强化植物修复主要是强化植物富集、固定能力，主要表现在2个方面[8]：（1）活化或固定底泥/土壤中重金属；（2）促进植物生长。用于重金属污染修复的植物-微生物联合修复中的植物与微生物两者是互惠互利的关系，土壤-微生物共存环境中，底泥/土壤中附着在根际的微生物能将土壤有机质、植物根系分泌物转化成自身可吸收的小分子物质，同时通过分泌有机酸、铁载体等螯合物质改变底泥/土壤中重金属的赋存状态或者氧化还原状态，降低重金属的毒性，增加重金属的生物有效性，减少重金属对植物本身的毒害，有利于植物对重金属的吸收、转移、富集，从而增加了累积植物重金属的生长量、富集量[8-9]。体外微生物对土壤中Fe、Mn氧化物进行还原，解析出其中的重金属，也可将硫等氧化成硫酸盐，降低土壤的pH值，进而增加了重金属的活性，转换成易于被植物吸收的形态；活动于植物体内的根内菌则通过分泌一定量的生长促生剂促进宿主植物生长，进而增加宿主植物对重金属的富集量，有利于植物对底泥/土壤中重金属的吸收[6，10]。而植物对微生物修复的强化则体现在植物根际分泌物上，根际的分泌物对根际微生物起着很关键的作用，根系分泌物数量丰富，一般包括糖、蛋白质、氨基酸、有机酸、酚类等，其中有机酸通过螯合、活化作用改变土壤中的重金属化学行为、生态行为，进而改变重金属对植物、微生物生物有效性、毒性[11]。同时，蛋白质、糖等有机质分泌物可以作为根际微生物的营养、能源来源，大大提高了根际微生物的活性，根际微生物活性的增加又反过来作用于植物根际，影响了根的代谢活动和细胞膜的膜透性，并改变了根际养分的生物有效性，促进了根际分泌物的释放[12]。植物-微生物二者的联合对植物、微生物修复法各自处理底泥/土壤中的重金属起到了强化作用，提高了对底泥/土壤中重金属的处理效率，在处理重金属污染底泥/土壤中有着很大的潜力[13]。
2 植物-微生物联合修复技术的几种形式
2.1 植物-土著优势菌联合修复 随着底泥/土壤中重金属污染的加重，某些微生物能对重金属表现出耐受性，从污染底泥/土壤中分离出来的此类微生物即为土著优势菌种[14]。真菌、细菌、放线菌是底泥/土壤中分布广、生物量大的微生物，表面积/体积比很大，表面附着的羧基、磷酰基、羟基等负电荷的功能基团使得它们对重金属阳离子有着很强的吸附作用[15]。土著优势菌强化植物富集重金属的机制主要表现在以下几个方面[16]：（1）微生物分泌胞外聚合物与重金属离子络合解毒，降低重金属毒性；（2）分泌的酸类对重金属起到活化作用，提高重金属的生物有效性，增强了植物对重金属的富集能力；（3）微生物对土壤中金属离子进行氧化还原及甲基化作用，从而对重金属离子产生作用，将重金属转化为低毒、无毒的形式。陈文清等[17]利用盆栽实验研究了鱼腥草与内源根际微生物联合修复镉污染土壤，发现在土壤镉浓度为5mg/kg、10mg/kg时，鱼腥草的富集率分别为2.86%、1.63%，吸收量最高可达培养前自身镉浓度的200倍（种植前鱼腥草镉含量0.114 6mg/kg，富集后最高达24.44mg/kg），根际的细菌、霉菌耐性较弱，培养初期放线菌对镉耐性很强，较高浓度镉可能刺激了放线菌的大量生长，在两者联合下，土壤微生态系统能够保持较好的稳定性。高亚洁等[18]利用草本植物紫花苜蓿-土著微生物对重金属污染的河道底泥进行修复，在经过6个月的PVC箱培养后，底泥中的Ni、Cu、Pb、Cr、Mn、Zn都得到了一定的去除，Ni、Cu、Pb、Cr、Zn均累积在紫花苜蓿根部，其中对Zn的总累积量最大，而Mn则在紫花苜蓿叶片中累积最多，占植物中总累积量的42.47%，而根际微生物也对植物修复起了辅助强化作用，其中的Cu与细菌总数有着相关系数为0.90的相关关系。
2.2 植物-根际菌根真菌联合修复 菌根是一个微生物团，主要包括真菌、放线菌、固氮菌，是在植物根际发现的有助于植物生长的菌丝团，是土壤中的微生物与根系形成的联合体[19-20]。菌根表面微生物形成的菌丝大幅度增加了根系吸收面积，而菌根真菌是处理重金属的主要部分，真菌的酸溶、酶解能力使得它们能为植物提供了一部分营养物质，增加了植物的长势，同时改善根际土壤环境，增加了植物抗虫、抗逆的生存能力[21]。菌根真菌在自然界分布广泛，一般来说，重金属污染区域的菌根植物根际的真菌对重金属会有着强的耐受力，也可从未受重金属污染土壤中分离菌根真菌再进行筛选强化。李芳等[22]选了未受重金属污染的点柄粘盖牛肝菌、卷缘桩菇2种外生菌根真菌，研究二者对Pb、Zn、Cd的耐受性，发现卷缘桩菇比点柄粘盖牛肝菌更耐受Pb、Zn的毒害，点柄粘盖牛肝菌则对Cd有更强的耐受性。
2.3 植物-植物内生菌联合修复 植物内生菌（Endophytes）是指那些在其生活史的一定阶段或全部阶段生活于健康植物的各种组织和器官体内或细胞间隙的真菌和细菌，被感染的宿主植物不表现或暂时不表现外在病症[23]。内生菌通过代谢作用利于宿主植物的生长和抗重金属毒性，可通过沉淀重金属离子、产有机酸和蛋白降低植物毒性、产生促进植物生长的植物激素、抗氧化系统抵御重金属毒性、增强植物对营养元素的吸收能力等来强化植物修复[24]。万勇等[25]通过在龙葵种子中接种来自龙葵的抗性内生菌（S.nematodiphila，LRE07）来处理污染土壤，对龙葵富集镉浓度没有显著影响，但极大地促进了植物的生长量，间接地提高了植物对镉的总富集量，在10μM镉浓度下，植株镉富集量比对照组增长了（72±5）%。Sheng等[26]将来自油菜根部的内生菌P.fluorescens G10、Microbacterium sp.G16接种于铅污染土壤，极大地提高了土壤中可溶态铅的含量，有利于植物对铅的富集吸收。Badu等[27]将从欧洲赤松根部内分离得到的抗性菌苏云金芽孢杆菌（Bacillus thuringiensis，GDB-1）接种于赤杨皮树苗体内，用以处理污染土壤，发现相对对照组赤杨皮树根部重金属浓度分别提高了154%（Ni）、135%（Cd）、120%（Zn）、117%（Pb）、114%（Cu）、113%（As），茎部重金属浓度分别提高了175%（Ni）、160%（Cd）、137%（Zn）、137%（Pb）、161.1%（Cu）、110.1%（As）。
2.4 植物-其他微生物联合修复 除了以上3类联合，可以和植物联合修复底泥/土壤重金属污染的微生物还包括产酸微生物、基因工程菌等。杨卓等[28]利用印度芥菜与能产生有机酸、柠檬酸的巨大芽孢杆菌-胶质芽孢杆菌、黑曲霉混合制剂来修复Cd、Pb、Zn污染的土壤，添加巨大芽孢杆菌-胶质芽孢杆菌混合制剂时，污染土壤中印度芥菜对Cd、Pb、Zn的提取量分别提高了1.18、1.54、0.85倍，污染底泥中印度芥菜对Cd、Pb、Zn的提取量分别提高了4.00、0.64、0.65倍；添加黑曲霉时，污染土壤中印度芥菜对Cd、Pb、Zn的提取量比对照提高了88.82%、129.04%、16.80%，污染底泥中印度芥菜对Cd、Pb、Zn的提取量比对照提高了78.95%、113.63%、33.85%。在基因工程菌的研发方面，Lodewyckx等[29]将植物内生菌的抗性基因ncc-nre耐镍系统接种到Burkholderia cepacia L.S.2.4，再将B.cepacia L.S.2.4接种到羽扇豆（Lupinus luteus），发现根部的镍浓度比对照提高了30%。
3 研究展望
植物-微生物联合修复技术中能用于单一重金属或有机物污染底泥/土壤的植物修复相对较多，多种重金属和重金属与有机物的复合污染的植物修复则相对较少。目前已发现的重金属超积累植物大都为单一重金属的超积累植物。超积累植物存在着个体矮小、生长缓慢、根系扩张深度有限、对重金属有选择性、从根部到茎叶的重金属转移率较低等缺陷。而微生物对影响生长代谢的生物因子均有一定的耐受范围，超出范围微生物易死亡或休眠，因此在联合修复中还应根据微生物的需要，对环境因子做出相应的调整，使微生物的代谢活动处于最佳状态。
在实际利用植物-微生物联合修复重金属污染土壤时，“植物-微生物”联合体的选择至关重要。从目前来看，彻底解决底泥/土壤中的重金属污染问题还需要很长一段时间。为了加速改善这种状况，推进植物-微生物修复在重金属污染底泥/土壤实际修复中的应用，近期应该注重以下几个方面的深入研究：（1）对植物-微生物不同联合形式修复底泥/土壤中重金属吸收、转运、忍耐机制进行深入研究；（2）寻找能缩短修复周期、增强植物生长量、解决植物植株矮小等问题的手段；（3）针对超累积植物处理重金属种类单一的缺点，应加强对能同时修复多种重金属的陆生、水生、湿生植物品种的筛选培育；（4）利用基因工程、分子技术研制适用于植物微生物联合体系的微生物的筛选研发，同时加强对底泥/土壤中土著微生物方面的研究；（5）尽快探索出能解决接种微生物与土著微生物竞争及适应性问题的方案。
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重金属对土壤的污染范文第8篇
重金属污染对我们来说已经不是一个陌生的话题。那么究竟什么是重金属污染?它对我们的健康到底有多大的危害呢?它有是怎样跑到我们的体内去的呢?下面将一一介绍。
重金属指比重大于4或5的金属,约有45种,如铜、铅、锌、铁、钴、镍、钒、铌、钽、钛、锰、镉、汞、钨、钼、金、银等。尽管锰、铜、锌等重金属是生命活动所需要的微量元素,但是大部分重金属如汞、铅、镉等并非生命活动所必须,而且所有重金属超过一定浓度都对人体有毒。体内重金属的正常含量及超标的症状如下:
铅:人体内正常的铅含量应该在0.1毫克/升,如果含量超标,容易引起贫血,损害神经系统。而幼儿大脑受铅的损害要比成人敏感得多。
砷:俗称“砒霜”,如果24小时内尿液中的砷含量大于100微克/升就使中枢神经系统发生紊乱,并有致癌的可能,而且如果孕妇体内砷超标还会诱发畸胎。
镉:正常人血液中的镉浓度小于5微克/升,尿中小于1微克/升。如果长期摄入微量镉容易引起骨痛病。
汞:正常人血液中的汞小于5-10微克/升,尿液中的汞浓度小于20微克/升。如果急性汞中毒,会诱发肝炎和血尿。
重金属进入人体的途径主要有三种,分别是吃的食物、水和大气。
据中科院陈同斌博士透露,北京有部分古老的城市公园里表层土壤的重金属含量较高。这是因为,那些古老公园里亭台楼阁相对多,雕梁画栋更是比比皆是,由于早些年的油漆为了增强防腐性,其中的铅、砷等重金属含量超标。这些油漆内的重金属跑到了土壤里,就造成了公园土壤重金属超标。由于北京起风比较平常,这些细小的尘土携带着人们根本察觉不到的重金属,通过人的呼吸作用就会进入人体。除北京外,国内其他比较古老的城市公园也有这中情况出现。
水的污染通常都是由当地工厂废水排放造成的,这种现象在京城各大区县几乎都有。通州就是其中一个比较明显的地方,虽然这些年通州在现代化建设方面做得比较好,但是那里是污水灌溉时间比较长的地区,过去的污水中重金属含量往往较高,浇灌土壤后容易产生污染。这些含有超标重金属的废水一旦排到干净下游,就会污染大片水源。由于这种受重金属污染的水在颜色、气味等方面与正常水没有差别,农民根本看不出来,一旦用这些水来灌溉,必然会让土壤及农作物成为重金属污染对象。蔬菜是最易“吸收”重金属元素的农作物,因此土壤被环境重金属污染后生长的蔬菜与其它作物相比,蔬菜对多种重金属富集量要大得多,经证明,在被污染的土壤里生产出的蔬菜的有毒物质含量可达土壤中有害物质含量的3-6倍。(按:人畜食用了被重金属污染的蔬菜后,在体内浓缩积累会带来严重的后果,如被列为世界公害典型之一的日本富山县的骨痛病,就是由重金属镉污染引起的;我国广西一些被镉污染的地区,人体的镉含量高出正常人的7倍,经X光检验,人体骨骼也已显着病变。)人吃了在重金属污染的土壤上种出来的农作物,很容易受到重金属的毒害。
蔬菜水果是我们日常生活中最重要的部分。既然重金属污染危害这么大,那么那些受到重金属污染的蔬菜水果我们能不能通过多浸泡、多清洗或多煮来去除重金属呢?陈同斌博士表示,这些效果都不大,因为重金属污染是从植物根系中上来的,它存在于植物的体内,不像农药那样大部分都喷洒在农作物外表,多洗就可以清除干净。
有一种比较可行的办法就是注意选购一些蔬菜品种,比如生菜、莴苣容易富集镉,可以尽量少食。另外,叶类菜是所有蔬菜中最容易受重金属污染的,最好也要少食用。但这只是治标不治本,最根本的解决方法还是要防治土壤的重金属污染。土壤重金属污染与有机物的污染不同,它不能被分解消失,即使人为的控制土壤环境条件使重金属的有害作用暂时减弱,它也能在适当的时候恢复。因此如果蔬菜的生长环境一旦遭到重金属污染,要想恢复和治理就非常的困难。目前土壤重金属污染的控制方法 主要有以下几种方法:
1)利用不同植物种类对污染物吸收差异的特性,合理安排蔬菜轮作茬口,使具有一定程度污染土壤生产的蔬菜达到或接近食品卫生标准,以降低重金属进入食物链的量,如有的蔬菜不易“吸收”镉,那么如果菜田土壤的镉含量多点种植该蔬菜就不会造成多大的危害。该方法不需投资,方法简便,效果也比较好,但必须在有关的专家指导下进行。
2)控制土壤环境条件,降低重金属污染物对植物的有效性。如可以施用石灰、胡敏酸、钙镁磷肥等土壤改良剂对土壤进行处理,使易被蔬菜吸收的重金属元素在这些改良剂的作用下通过化学反应转换为蔬菜不吸收的有机结合态。这种方法有一缺点,由于土壤中的重金属元素的这种化学反应是可逆的,有一定条件下又会从有机结合态回转成易被蔬菜吸收的形态。比如说随着酸性污水的浸染,土壤中已经被固定的重金属元素又会被活化为可被蔬菜吸收的交换态。
3)对重金属污染土壤最彻底的改良方法是铲除其表土,这就是农业工程客土法,所谓客土,就是用外来的土壤换掉已被污染了的菜田土。这种方法在日本土壤污染地区应用很广,可以彻底清除已污染的土壤,根本断绝植物生长的污染基质,在无外来污染浸入的前提下,可保证蔬菜的正常生长和残留达标,但这种方法工程量大,耗资也巨。
4)严格控制灌溉水中重金属元素的浓度,杜绝用未经处理的工业废水和城市污水直接灌溉菜田。一旦菜田受重金属灌溉水的污染,所有改良成果都会毁于一旦。
总之,重金属污染虽然是个严峻的问题,但是只要我们明白并高度重视它人体健康的危害,相信用我们人类的智慧和决心一定能够战胜它。
参考文献:
(1)陈同斌,石培华,李锐 《拯救走向荒芜的土地》商务印书馆 2001-9
(2)魏振枢 《环境水化学》 化学工业出版社
(3)张辉 《土壤环境学》 化学工业出版社 2006-1-1
(3)叶振国